论文部分内容阅读
摘 要 菜稻菜轮作模式是由广东省农业科学院提出的一种高效利用并能改善土壤环境的耕作模式。为探讨菜稻菜模式对农田土壤重金属的影响，以蔬菜连作、水稻连作作为对照，在东莞市开展大田试验，研究菜稻菜模式下土壤Cd各赋存形态的分布特征、变化规律以及农作物可食部分对Cd含量的影响。结果表明，菜稻菜轮作和蔬菜连作对Cd全量及赋存形态无明显影响，水稻连作处理能降低耕层土壤Cd全量、可交换态、可氧化态、残渣态含量；土壤中Cd大多以活性较高的形态存在，各赋存形态的含量高低顺序为可交换态>可还原态>可氧化态>残渣态，土壤中Cd可还原态能与可氧化态、残渣态进行相互转化；水稻对Cd的富集能力要远高于蔬菜，在推广菜稻菜模式时要慎重考虑水稻Cd的超标风险。
关键词 菜稻菜轮作；蔬菜连作；水稻连作；镉；赋存形态
中图分类号 S63 文献标识码 A
Abstract Rice-Vegetable Rotation regime（RVRr）， which has been proposed by Guangdong Academy of Agricultural Sciences， was a highly effective farming model and advance soil environment. We carried out a field experiment in Dongguan to explore the impacts of RVRr on heavy metal cadmium（Cd）in farmland soil. In comparison with Vegetable Continuous Cropping regime（VCCr）and Rice Continuous Cropping regime（RCCr）， we aimed to get the distributional characteristics and migration rules of various Cd occurrence modes in soil， as well as accumulative laws of Cd in edible parts of crops under RVRr. The results showed that RVRr and VCCr had no significant influence on the contents of total Cd and its various occurrence modes. However， RCCr could significantly reduce the contents of exchangeable， oxidizable， residual form and the total Cd in soil. Cd was dominated in the high activity fractions in soil， and followed the order of exchangeable>reducible>oxidizable> residual. Additionally， reducible form could transform with oxidizable and residual form. Rice had more cumulative capacity of Cd than vegetables， so that the risk of excessive Cd in rice should be carefully considered before extending RVRr.
Key word Rice-vegetable rotation regime； Vegetable continuous cropping regime； Rice continuous cropping regime； Cadmium； Form distribution
doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2014.07.004
随着经济与城市化的发展，珠三角地区农作物种植结构发生重大变化。近20年来，广东省水稻播种面积锐减2/5，近年仍呈下降趋势，粮食安全问题日益严重。蔬菜等经济作物常年连作，导致了土壤生态环境恶化和土壤质量下降等问题。为此，广东省农业科学院于2001年提出了“蔬菜-中晚稻-蔬菜”水旱轮作高效耕作模式，即利用广东每年5～9月高温、多雨、强光不利于蔬菜生长的时段，补种一季中晚稻，既可增加粮食种植面积，又能改善菜地土壤肥力与生态环境，提高耕地的综合效益。另一方面，珠三角农田土壤重金属污染日趋严重，其中Cd是污染最为严重的重金属元素之一[1]，最近发生的“镉米事件”，更使Cd污染问题受到了广泛关注。采用菜稻菜轮作模式在改善土壤肥力和提高耕地效益的同时，对农田土壤重金属污染又有什么影响？解决这一问题将对菜稻菜轮作模式的推广应用提供重要的科学依据。然而，目前对于“菜稻菜轮作模式”研究多关注其对土壤肥力、土壤酶活性和微生物居群的影响[2]，以及在减少后作病虫草害[3]、防治连作次生盐渍化、增加经济收益[4-5]等方面的作用，而有关该种植制度下的土壤重金属含量和生物有效性的变化、以及重金属在土壤-作物体系中的迁移和累积特征却很少涉及。土壤环境质量是决定农作物质量的关键[6]，而土壤中重金属元素的存在形态又是衡量其环境效应的重要参数[7]，不同形态的重金属表现出不同的活性与生物毒性。因此，本文以该制度下土壤Cd含量的变化、各赋存形态分布特征，以及农作物可食部分中Cd的累积特征为研究重点，力求为菜稻菜轮作模式推广应用中土壤重金属污染控制和蔬菜稻米的安全生产提供一定的理论依据。
1 材料与方法 1.1 材料
1.1.1 试验材料 供试蔬菜品种见表1，其中水稻种子购自广东省农科院水稻所，蔬菜种子购自广东省农科院蔬菜所。
1.1.2 试验地概况 试验于2012年4～12月在东莞市麻涌镇麻三村进行。麻涌镇位于广州市与东莞市交界，东经113.566°，北纬23.056°，海拔3 m，年均气温22 ℃，年均降雨量1 687 mm左右，属亚热带海洋性气候。试验土壤母质为珠江冲洪积物，土壤类型为潮土，土壤耕层深度约为23 cm，质地为壤土，23 cm以下为黏土。试验地东西向宽12 m，南北向长18 m，试验前采集耕作层土壤（以0～20 cm计），基本理化性质见表2。
1.1.3 试剂及仪器 检测仪器型号为石墨炉原子吸收光谱仪（耶拿ZEEnit600）。所用试剂均参照国家标准。
1.2 方法
1.2.1 试验设计 试验地分为9个小区，每个小区20 m2，分别设置水稻-蔬菜轮作（Rice-Vegetable Rotation regime，简称RVRr）、蔬菜连作（Vegetable Continuous Cropping regime， 简称VCCr）和水稻连作（Rice Continuous Cropping regime，简称RCCr）3种处理，每种处理3个平行，试验周期为1年。在水稻-蔬菜轮作处理小区依次种植青瓜-中稻-菜心，蔬菜连作处理小区依次种植青瓜-茄子-菜心，水稻连作处理小区依次种植早稻和晚稻。水稻在温室内使用育苗盘育种，秧苗长至8 cm左右，露地炼苗3 d后移植，株距为15 cm；茄子、黄瓜育苗后移植，株距50 cm；菜心育苗后移植，株距10 cm。试验开始前各小区施加鸡粪肥（pH=8.91，有机质含量32.7%，N-P2O5-K2O 1.87%-2.32%-1.20%），施用量为0.9 kg/m2。水稻施加0.13 kg/m2复合肥（史丹利复合肥，总养分≥45%，N-P2O5-K2O 15%-15%-15%）作为基肥，分蘖期和抽穗期各施加0.13 kg/m2复合肥作为追肥；黄瓜、茄子施加0.13 kg/m2复合肥作为基肥，结实期施加0.08 kg/m2复合肥作为追肥；菜心施加0.13 kg/m2复合肥作为基肥，不追肥。适时灌溉，并定期除草、杀虫。
1.2.2 样品采集与制备 布置实验后，种植作物前采集各小区耕作层（0～20 cm）土样，每季作物收获之时采集各小区水稻和蔬菜可食部分及对应土壤样品。土壤样品采集采用对角线法，每个小区采集5个点。采集土壤样品，混合均匀后，四分法取1 kg左右装入聚乙烯封口袋。土壤样品于室内压碎并拣出碎石，植物残体，自然风干，过20目筛，用以测定土壤pH；经四分法取部分土壤经研钵磨细至全部过100目筛，用以测定Cd全量及各赋存形态含量。在收获期采集各小区水稻和蔬菜可食部分，样品用去离子水洗净，晾干表面水分。水稻样品脱壳后经粉碎机粉碎，过60目筛，置塑料袋中密封保存，蔬菜样品捣碎成浆于-20 ℃贮存。
1.2.3 样品分析测定 （1）蔬菜和水稻样品Cd含量测定参照GB/T 5009.15-2003《食品中镉的测定》[8]。（2）土壤样品Cd全量的测定参照GB/T 17141-1997《土壤质量铅、镉的测定 石墨炉原子吸收分光光度法》[9]。（3）土壤样品Cd赋存形态含量的测定采用优化BCR法，具体方法为：可交换态：称取样品1 g土壤样品于50 mL塑料离心管中，加入40 mL 0.11 mol/L HOAC溶液，室温下震荡16 h，然后4 000 r/min下离心20 min，收集上清液测定；可还原态：向上级沉淀中加入40 mL 0.5 mol/L NH2OH·HCl，室温下震荡16 h，分离过程同上；可氧化态：向上一级沉淀中加入10 mL 8.8 mol/L H2O2（pH 2～3）溶液，85 ℃水浴反应1 h，间歇震荡，然后继续不加盖加热至体积小于1 mL，再向其中加入10 mL 8.8 mol/L H2O2（pH 2～3）溶液，85 ℃水浴反应1 h，然后继续不加盖加热至体积小于1 mL，冷却后加入50 mL 1 mol/L NH4OAC，室温下震荡 16 h，分离过程同上；残渣态：将塑料管中土壤样品经去离子水转移至聚四氟乙烯坩埚，将土壤溶液加热至近干，然后对土壤残渣进行全消解处理，消解步骤同土壤全量消解。（4）土壤pH以玻璃电极法测定（水土比2.5∶ 1）。 1.2.4 数据统计与分析 采用SPSS 17.0对数据进行统计分析。相关性检验方法为Pearson检验，相关显著性检验方法为双侧T检验，差异显著性检验方法采用Duncan法和配对样本T检验，显著水平均设在0.05。
2 结果与分析
2.1 土壤和植物中Cd含量特征
由表3可知，3种处理种植单茬作物前后，耕作层土壤Cd全量无显著变化，整个水稻连作处理完成后，耕作层土壤Cd全量相对试验开始前出现显著降低，平均值由0.267 mg/kg下降到0.181 mg/kg，下降幅度达30%，表明水稻连作处理能明显降低耕作层土壤中Cd全量。蔬菜连作和菜稻菜轮作处理前后土壤Cd全量未出现显著变化。对比植物中Cd含量可以发现，水稻中Cd的含量要远大于其他植物，且种植水稻后土壤中Cd全量相对种植前有明显降低，菜稻菜轮作处理种植水稻后，土壤Cd全量虽然差异不显著，但平均值从0.329 mg/kg降低至0.225 mg/kg，表明水稻的吸收可能是土壤中Cd含量减少的主要原因。
在3种处理的所有植物样品中，3组水稻样品Cd平均含量分别达到1.699、2.471、1.791 mg/kg，远超过我国现行食品安全国家标准《食品中污染物限量》（GB 2762-2012）[10]中水稻Cd限量值0.2 mg/kg，分别达到限量值的8.495、12.355、8.955倍；1组茄子样品Cd平均含量为0.103 mg/kg，为限量值0.05 mg/kg的2.06倍；2组黄瓜、2组菜心样品Cd含量未超标。由此可以得出水稻对Cd的富集能力最强，其余依次为茄子、菜心、黄瓜。 为探究前作对后作吸收Cd的影响，对处理VCCr-3和RVRr-3作物中Cd含量作差异显著性检验，结果为不显著，表明前作为蔬菜或水稻对后作菜心吸收Cd无显著影响；对RVRr-2和RCCr-2作物中Cd含量作差异显著性检验，结果也为不显著，表明前作为蔬菜或水稻对后作水稻吸收Cd无显著影响。
2.2 不同种植模式下土壤Cd各赋存形态含量的变化
重金属形态分配系数是指土壤中该重金属各形态占全量的比例，常用来表征重金属的形态分布特征[11]。用表4中数据计算分配系数，全量以4种赋存形态含量之和计，结果表明，土壤可交换态Cd分配系数最高，达到49.09%～56.29%，其次为可还原态，为22.58%～38.28%，可氧化态为9.20%～15.24%，残渣态最低，为3.43%～9.42%，由此得出土壤中Cd 4种形态的分布大小顺序为可交换态>可还原态>可氧化态>残渣态。在该试验地耕作层土壤中，Cd大多以活性较高的形态存在，其中有效态和潜在有效态含量总和占全量90%以上。
由表4可以得出，蔬菜连作处理和菜稻菜轮作处理前后，耕作层土壤Cd各赋存形态含量均无显著变化，表明蔬菜连作处理和菜稻菜轮作处理不能使土壤Cd的形态分布发生明显改变；水稻连作处理试验开始至结束，土壤Cd可交换态、可氧化态、残渣态含量均出现显著降低，与土壤Cd全量的变化规律一致，可还原态含量无明显变化。
2.3 土壤Cd各赋存形态间的相互关系
本部分对不同耕作模式下同一地块土壤Cd 4种赋存形态之间的相互关系进行了探讨。以土壤中Cd的变异系数即相对标准偏差占土壤Cd全量平均值的百分比来表示Cd在土壤中的分布均一程度，在表3的各处理小区土壤中，Cd的变异系数范围为2.7%～31.6%，平均值为16.2%，表明Cd在大田土壤中分布均一性较差，且在试验过程中，土壤中Cd全量发生变化。由于各组土壤中Cd全量存在差异，因而其4种赋存形态含量也有高低之分，若简单以各赋存形态含量作相关分析，无法排除全量影响，易导出错误结论，因此本文以各赋存形态分配系数之间的关系来表示各赋存形态间的相关性。由表5可见，可交换态与其它3种形态、可氧化态与残渣态相关性均不显著，土壤中可还原态Cd含量与残渣态呈极显著负相关、与可氧化态呈显著负相关，相关系数分别为-0.816、-0.651，表明土壤中Cd可还原态能与可氧化态、残渣态能进行直接或间接的相互转化，呈此消彼长的趋势。
3 讨论与结论
3.1 讨论
本试验得出水稻对Cd的富集能力要强于蔬菜。曾翔等[12]使用湖南地区土壤进行盆栽试验，对46个水稻品种Cd含量进行研究，在土壤Cd含量在2 mg/kg时，得出糙米含镉量变化范围为0.428～2.558 mg/kg。Arao等[13]对49个基因型水稻进行了镉污染盆栽试验，其中在土壤镉0.9 mg/kg情况下，所有品种水稻籽粒镉含量为0.89～4.41 mg/kg，平均为1.92 mg/kg，水稻籽粒镉富集系数为0.99～4.9。赵凯等[14]调查了广州市郊蔬菜基地的5种蔬菜53个样品，发现蔬菜中Cd的含量较低，平均含量为0.027 3 mg/kg。而王姗姗等[15]对辽北地区大米和蔬菜取样调查发现，蔬菜对Cd的富集能力要强于大米。不同地区土壤性质差异导致的土壤Cd生物活性不同，以及不同水稻品种间对Cd的富集能力差异，可能是造成这些结论不一致的原因。不管是菜稻菜轮作还是水稻连作处理，水稻中Cd都严重超标，Cd可交换态含量过高可能是造成水稻Cd超标的原因，试验小区所处地块土壤为典型南方酸性土，表明在该地区种植水稻Cd超标风险较大。虽然菜稻菜轮作模式在其它方面优势明显，但在推广中要慎重，须综合考虑土壤Cd含量和活性，及不同水稻品种对Cd的富集能力，保证水稻质量安全。
根据生物利用性大小可将各种化学形态分为有效态、潜在有效态和不可利用态[16]。其中可交换态最易为植物吸收，为有效态。潜在有效态包括可还原态和可氧化态，属于较易被植物吸收的形态。残渣态对生物无效，为不可利用态[17]。王其枫等[18]采用优化BCR法研究了广东韶关主要矿区周边农田土壤Cd的形态分布，结果表明土壤Cd以酸提取态（可交换态）和可还原态为主，占到4种形态和近89%，Cd各形态的分布顺序为：酸提取态（可交换态）>可还原态>可氧化态>残渣态，与本试验结论完全一致，均表明土壤中Cd具有很高的生物有效性。王昌全[7]研究认为，长期的水旱轮作能增加Cd的释放，不仅在水作条件下表现出较大的有效性，而且具有明显的后效，能加剧Cd在后作中的累积。而在本试验中，水作或旱作对后作蔬菜和水稻吸收Cd影响均不显著，且菜稻菜轮作处理中土壤pH出现显著升高，pH升高能使重金属在土壤固相上的吸附量和吸附能力加强[19]，从而降低土壤重金属活性，减少植物吸收。从表3可以发现，3种处理种植作物后土壤pH均要高于种植前，其可能原因是所施用的鸡粪肥pH较高，且施用量较大。
土壤Cd各赋存形态之间存在着吸附-解吸、相互转化等物理、化学、生物过程构成的动态平衡[20]。李兴菊[21]的研究认为，由于环境因子的变化，大田土壤Cd可交换态和可氧化态会随着季节变化高低起伏，也印证了各赋存形态间存在相互转化的过程。本试验发现，土壤中可还原态Cd含量与残渣态呈极显著负相关、与可氧化态呈显著负相关。孔国添[22]采集广州和佛山城郊菜地土壤41个，研究Cd赋存形态间相关关系，其研究对象为同一时段不同地区的菜地土壤，而本试验以同一地块不同耕作模式下随时间的变化为关注点，对研究Cd各形态间的转化规律来说，同一地块的变化可能更加合理。
3.2 结论
（1）菜稻菜轮作和蔬菜连作对Cd全量及赋存形态无影响。水稻连作处理能明显降低耕层土壤Cd全量，其中可交换态、可氧化态、残渣态含量均出现显著降低，可还原态含量无明显变化。 （2）各耕作模式下，土壤中Cd大多以活性较高的形态存在，各赋存形态的含量高低顺序为可交换态>可还原态>可氧化态>残渣态。土壤中可还原态Cd含量与残渣态呈极显著负相关、与可氧化态呈显著负相关，表明土壤中Cd可还原态能与可氧化态、残渣态能进行直接或间接的相互转化。
（3）不同耕作模式下比较发现，水稻对Cd的富集能力要远高于蔬菜，在推广菜稻菜模式时要以水稻Cd质量安全为考虑重点，可通过调查土壤Cd全量及有效性或筛选Cd低积累水稻品种来降低风险。
参考文献
[1]Wong S C，Li X D. Heavy metals in agricultural soils of the Pearl River Delta，South China[J]. Environmental Pollution，2002， 119： 33-44.
[2] 徐培智， 解开治， 陈建生， 等. 一季中晚稻的稻菜轮作模式对土壤酶活性及可培养微生物群落的影响[J]. 植物营养与肥料学报， 2008， 14（5）： 923-928.
[3] 吴颜洲， 李茂禾， 陈桂明， 等.增城市一季中晚稻主要病虫害的发生及防治[J]. 广东农业科学， 2006（5）： 63-64.
[4] 加庆阳， 徐润生， 吕业成， 等. “123 种植模式”经济效益分析防治[J]. 广东农业科学， 2006（6）： 8-10.
[5] 李康活， 周少川. 广东稻、菜田耕作制改革策略与初步成效[J].广东农业科学， 2006（2）： 11-14.
[6] 邱喜阳， 马淞江， 史红文， 等.重金属在土壤中的形态分布及其在空心菜中的富集研究[J]. 湖南科技大学学报（自然科学版）， 2008， 23（2）： 125-128.
[7] 王昌全， 代天飞， 李 冰，等. 稻麦轮作下水稻土重金属形态特征及其生物有效性[J]. 生态学报， 2007， 27（3）： 889-897.
[8] 中华人民共和国卫生部. 食品中镉的测定（GB/T 5009.15-2003）[S]. 北京： 中国标准出版社， 2003.
[9] 国家环境保护局. 土壤质量铅、 镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）[S]. 北京： 中国标准出版社， 1997.
[10] 中华人民共和国卫生部. 食品安全国家标准食品中污染物限量（GB 2762-2012）[S]. 北京： 中国标准出版社， 2012.
[11] 周 婷， 南忠仁， 王胜利， 等. 干旱区绿洲土壤Cd/Pb复合污染下重金属形态转化与生物有效性[J].农业环境科学学报，2012， 31（6）： 1 089-1 096.
[12] 曾 翔， 张玉烛， 王凯荣， 等.不同品种水稻糙米含镉量差异[J]. 生态与农村环境学报， 2006， 22（1）： 67-69， 83.
[13] Arao T N. Ae. Genotypic Variation in Cadmium Levels of Rice Grain[J]. Plant Nutr， 2003， 49（4）： 473-479.
[14] 赵 凯， 文 典， 王其枫， 等.广州市郊蔬菜重金属污染研究[J]. 广东农业科学， 2012（11）： 178-180.
[15] 王姗姗， 王颜红， 王世成， 等. 辽北地区农田土壤-作物系统中Cd、 Pb的分布及富集特征[J]. 土壤通报， 2010， 41（5）： 1 175-1 179.
[16] MAO M Z. Speciation of metals in sediments along the Le An River[R]. The Final Report of the Co-operative Ecological Research Project（CERP）， the United Nations Educational.France： Scientific and Cultural Organization， 1996： 1-57.
[17] 张朝升， 陈秋丽， 张町方，等. 大坦沙污水厂污泥重金属形态及其生物有效性的研究[J].农业环境科学学报， 2008， 27（3）： 1 259-1 264.
[18] 王其枫， 王富华， 孙芳芳， 等.广东韶关主要矿区周边农田土壤铅、镉的形态分布及生物有效性研究[J]. 农业环境科学学报，2012， 31（6）： 1 097-1 103.
[19] 杜彩艳， 祖艳群， 李 元. pH和有机质对土壤中镉和锌生物有效性影响研究[J]. 云南农业大学学报， 2005， 20（4）： 539-543.
[20] 崔 妍， 丁永生， 公维民， 等.土壤中重金属化学形态与植物吸收的关系[J]. 大连海事大学学报， 2005， 31（2）： 59-63.
[21] 李兴菊.土壤重金属赋存形态的季节变化及其对DOM变化的响应[D]. 重庆： 西南大学， 2007.
[22] 孔国添， 蒙辉远， 李广豪， 等.珠江三角洲城郊菜地耕层土壤中Cd、 Pb赋存形态及其相互关系[J]. 土壤通报， 2008， 39（3）：652-659.
关键词 菜稻菜轮作；蔬菜连作；水稻连作；镉；赋存形态
中图分类号 S63 文献标识码 A
Abstract Rice-Vegetable Rotation regime（RVRr）， which has been proposed by Guangdong Academy of Agricultural Sciences， was a highly effective farming model and advance soil environment. We carried out a field experiment in Dongguan to explore the impacts of RVRr on heavy metal cadmium（Cd）in farmland soil. In comparison with Vegetable Continuous Cropping regime（VCCr）and Rice Continuous Cropping regime（RCCr）， we aimed to get the distributional characteristics and migration rules of various Cd occurrence modes in soil， as well as accumulative laws of Cd in edible parts of crops under RVRr. The results showed that RVRr and VCCr had no significant influence on the contents of total Cd and its various occurrence modes. However， RCCr could significantly reduce the contents of exchangeable， oxidizable， residual form and the total Cd in soil. Cd was dominated in the high activity fractions in soil， and followed the order of exchangeable>reducible>oxidizable> residual. Additionally， reducible form could transform with oxidizable and residual form. Rice had more cumulative capacity of Cd than vegetables， so that the risk of excessive Cd in rice should be carefully considered before extending RVRr.
Key word Rice-vegetable rotation regime； Vegetable continuous cropping regime； Rice continuous cropping regime； Cadmium； Form distribution
doi 10.3969/j.issn.1000-2561.2014.07.004
随着经济与城市化的发展，珠三角地区农作物种植结构发生重大变化。近20年来，广东省水稻播种面积锐减2/5，近年仍呈下降趋势，粮食安全问题日益严重。蔬菜等经济作物常年连作，导致了土壤生态环境恶化和土壤质量下降等问题。为此，广东省农业科学院于2001年提出了“蔬菜-中晚稻-蔬菜”水旱轮作高效耕作模式，即利用广东每年5～9月高温、多雨、强光不利于蔬菜生长的时段，补种一季中晚稻，既可增加粮食种植面积，又能改善菜地土壤肥力与生态环境，提高耕地的综合效益。另一方面，珠三角农田土壤重金属污染日趋严重，其中Cd是污染最为严重的重金属元素之一[1]，最近发生的“镉米事件”，更使Cd污染问题受到了广泛关注。采用菜稻菜轮作模式在改善土壤肥力和提高耕地效益的同时，对农田土壤重金属污染又有什么影响？解决这一问题将对菜稻菜轮作模式的推广应用提供重要的科学依据。然而，目前对于“菜稻菜轮作模式”研究多关注其对土壤肥力、土壤酶活性和微生物居群的影响[2]，以及在减少后作病虫草害[3]、防治连作次生盐渍化、增加经济收益[4-5]等方面的作用，而有关该种植制度下的土壤重金属含量和生物有效性的变化、以及重金属在土壤-作物体系中的迁移和累积特征却很少涉及。土壤环境质量是决定农作物质量的关键[6]，而土壤中重金属元素的存在形态又是衡量其环境效应的重要参数[7]，不同形态的重金属表现出不同的活性与生物毒性。因此，本文以该制度下土壤Cd含量的变化、各赋存形态分布特征，以及农作物可食部分中Cd的累积特征为研究重点，力求为菜稻菜轮作模式推广应用中土壤重金属污染控制和蔬菜稻米的安全生产提供一定的理论依据。
1 材料与方法 1.1 材料
1.1.1 试验材料 供试蔬菜品种见表1，其中水稻种子购自广东省农科院水稻所，蔬菜种子购自广东省农科院蔬菜所。
1.1.2 试验地概况 试验于2012年4～12月在东莞市麻涌镇麻三村进行。麻涌镇位于广州市与东莞市交界，东经113.566°，北纬23.056°，海拔3 m，年均气温22 ℃，年均降雨量1 687 mm左右，属亚热带海洋性气候。试验土壤母质为珠江冲洪积物，土壤类型为潮土，土壤耕层深度约为23 cm，质地为壤土，23 cm以下为黏土。试验地东西向宽12 m，南北向长18 m，试验前采集耕作层土壤（以0～20 cm计），基本理化性质见表2。
1.1.3 试剂及仪器 检测仪器型号为石墨炉原子吸收光谱仪（耶拿ZEEnit600）。所用试剂均参照国家标准。
1.2 方法
1.2.1 试验设计 试验地分为9个小区，每个小区20 m2，分别设置水稻-蔬菜轮作（Rice-Vegetable Rotation regime，简称RVRr）、蔬菜连作（Vegetable Continuous Cropping regime， 简称VCCr）和水稻连作（Rice Continuous Cropping regime，简称RCCr）3种处理，每种处理3个平行，试验周期为1年。在水稻-蔬菜轮作处理小区依次种植青瓜-中稻-菜心，蔬菜连作处理小区依次种植青瓜-茄子-菜心，水稻连作处理小区依次种植早稻和晚稻。水稻在温室内使用育苗盘育种，秧苗长至8 cm左右，露地炼苗3 d后移植，株距为15 cm；茄子、黄瓜育苗后移植，株距50 cm；菜心育苗后移植，株距10 cm。试验开始前各小区施加鸡粪肥（pH=8.91，有机质含量32.7%，N-P2O5-K2O 1.87%-2.32%-1.20%），施用量为0.9 kg/m2。水稻施加0.13 kg/m2复合肥（史丹利复合肥，总养分≥45%，N-P2O5-K2O 15%-15%-15%）作为基肥，分蘖期和抽穗期各施加0.13 kg/m2复合肥作为追肥；黄瓜、茄子施加0.13 kg/m2复合肥作为基肥，结实期施加0.08 kg/m2复合肥作为追肥；菜心施加0.13 kg/m2复合肥作为基肥，不追肥。适时灌溉，并定期除草、杀虫。
1.2.2 样品采集与制备 布置实验后，种植作物前采集各小区耕作层（0～20 cm）土样，每季作物收获之时采集各小区水稻和蔬菜可食部分及对应土壤样品。土壤样品采集采用对角线法，每个小区采集5个点。采集土壤样品，混合均匀后，四分法取1 kg左右装入聚乙烯封口袋。土壤样品于室内压碎并拣出碎石，植物残体，自然风干，过20目筛，用以测定土壤pH；经四分法取部分土壤经研钵磨细至全部过100目筛，用以测定Cd全量及各赋存形态含量。在收获期采集各小区水稻和蔬菜可食部分，样品用去离子水洗净，晾干表面水分。水稻样品脱壳后经粉碎机粉碎，过60目筛，置塑料袋中密封保存，蔬菜样品捣碎成浆于-20 ℃贮存。
1.2.3 样品分析测定 （1）蔬菜和水稻样品Cd含量测定参照GB/T 5009.15-2003《食品中镉的测定》[8]。（2）土壤样品Cd全量的测定参照GB/T 17141-1997《土壤质量铅、镉的测定 石墨炉原子吸收分光光度法》[9]。（3）土壤样品Cd赋存形态含量的测定采用优化BCR法，具体方法为：可交换态：称取样品1 g土壤样品于50 mL塑料离心管中，加入40 mL 0.11 mol/L HOAC溶液，室温下震荡16 h，然后4 000 r/min下离心20 min，收集上清液测定；可还原态：向上级沉淀中加入40 mL 0.5 mol/L NH2OH·HCl，室温下震荡16 h，分离过程同上；可氧化态：向上一级沉淀中加入10 mL 8.8 mol/L H2O2（pH 2～3）溶液，85 ℃水浴反应1 h，间歇震荡，然后继续不加盖加热至体积小于1 mL，再向其中加入10 mL 8.8 mol/L H2O2（pH 2～3）溶液，85 ℃水浴反应1 h，然后继续不加盖加热至体积小于1 mL，冷却后加入50 mL 1 mol/L NH4OAC，室温下震荡 16 h，分离过程同上；残渣态：将塑料管中土壤样品经去离子水转移至聚四氟乙烯坩埚，将土壤溶液加热至近干，然后对土壤残渣进行全消解处理，消解步骤同土壤全量消解。（4）土壤pH以玻璃电极法测定（水土比2.5∶ 1）。 1.2.4 数据统计与分析 采用SPSS 17.0对数据进行统计分析。相关性检验方法为Pearson检验，相关显著性检验方法为双侧T检验，差异显著性检验方法采用Duncan法和配对样本T检验，显著水平均设在0.05。
2 结果与分析
2.1 土壤和植物中Cd含量特征
由表3可知，3种处理种植单茬作物前后，耕作层土壤Cd全量无显著变化，整个水稻连作处理完成后，耕作层土壤Cd全量相对试验开始前出现显著降低，平均值由0.267 mg/kg下降到0.181 mg/kg，下降幅度达30%，表明水稻连作处理能明显降低耕作层土壤中Cd全量。蔬菜连作和菜稻菜轮作处理前后土壤Cd全量未出现显著变化。对比植物中Cd含量可以发现，水稻中Cd的含量要远大于其他植物，且种植水稻后土壤中Cd全量相对种植前有明显降低，菜稻菜轮作处理种植水稻后，土壤Cd全量虽然差异不显著，但平均值从0.329 mg/kg降低至0.225 mg/kg，表明水稻的吸收可能是土壤中Cd含量减少的主要原因。
在3种处理的所有植物样品中，3组水稻样品Cd平均含量分别达到1.699、2.471、1.791 mg/kg，远超过我国现行食品安全国家标准《食品中污染物限量》（GB 2762-2012）[10]中水稻Cd限量值0.2 mg/kg，分别达到限量值的8.495、12.355、8.955倍；1组茄子样品Cd平均含量为0.103 mg/kg，为限量值0.05 mg/kg的2.06倍；2组黄瓜、2组菜心样品Cd含量未超标。由此可以得出水稻对Cd的富集能力最强，其余依次为茄子、菜心、黄瓜。 为探究前作对后作吸收Cd的影响，对处理VCCr-3和RVRr-3作物中Cd含量作差异显著性检验，结果为不显著，表明前作为蔬菜或水稻对后作菜心吸收Cd无显著影响；对RVRr-2和RCCr-2作物中Cd含量作差异显著性检验，结果也为不显著，表明前作为蔬菜或水稻对后作水稻吸收Cd无显著影响。
2.2 不同种植模式下土壤Cd各赋存形态含量的变化
重金属形态分配系数是指土壤中该重金属各形态占全量的比例，常用来表征重金属的形态分布特征[11]。用表4中数据计算分配系数，全量以4种赋存形态含量之和计，结果表明，土壤可交换态Cd分配系数最高，达到49.09%～56.29%，其次为可还原态，为22.58%～38.28%，可氧化态为9.20%～15.24%，残渣态最低，为3.43%～9.42%，由此得出土壤中Cd 4种形态的分布大小顺序为可交换态>可还原态>可氧化态>残渣态。在该试验地耕作层土壤中，Cd大多以活性较高的形态存在，其中有效态和潜在有效态含量总和占全量90%以上。
由表4可以得出，蔬菜连作处理和菜稻菜轮作处理前后，耕作层土壤Cd各赋存形态含量均无显著变化，表明蔬菜连作处理和菜稻菜轮作处理不能使土壤Cd的形态分布发生明显改变；水稻连作处理试验开始至结束，土壤Cd可交换态、可氧化态、残渣态含量均出现显著降低，与土壤Cd全量的变化规律一致，可还原态含量无明显变化。
2.3 土壤Cd各赋存形态间的相互关系
本部分对不同耕作模式下同一地块土壤Cd 4种赋存形态之间的相互关系进行了探讨。以土壤中Cd的变异系数即相对标准偏差占土壤Cd全量平均值的百分比来表示Cd在土壤中的分布均一程度，在表3的各处理小区土壤中，Cd的变异系数范围为2.7%～31.6%，平均值为16.2%，表明Cd在大田土壤中分布均一性较差，且在试验过程中，土壤中Cd全量发生变化。由于各组土壤中Cd全量存在差异，因而其4种赋存形态含量也有高低之分，若简单以各赋存形态含量作相关分析，无法排除全量影响，易导出错误结论，因此本文以各赋存形态分配系数之间的关系来表示各赋存形态间的相关性。由表5可见，可交换态与其它3种形态、可氧化态与残渣态相关性均不显著，土壤中可还原态Cd含量与残渣态呈极显著负相关、与可氧化态呈显著负相关，相关系数分别为-0.816、-0.651，表明土壤中Cd可还原态能与可氧化态、残渣态能进行直接或间接的相互转化，呈此消彼长的趋势。
3 讨论与结论
3.1 讨论
本试验得出水稻对Cd的富集能力要强于蔬菜。曾翔等[12]使用湖南地区土壤进行盆栽试验，对46个水稻品种Cd含量进行研究，在土壤Cd含量在2 mg/kg时，得出糙米含镉量变化范围为0.428～2.558 mg/kg。Arao等[13]对49个基因型水稻进行了镉污染盆栽试验，其中在土壤镉0.9 mg/kg情况下，所有品种水稻籽粒镉含量为0.89～4.41 mg/kg，平均为1.92 mg/kg，水稻籽粒镉富集系数为0.99～4.9。赵凯等[14]调查了广州市郊蔬菜基地的5种蔬菜53个样品，发现蔬菜中Cd的含量较低，平均含量为0.027 3 mg/kg。而王姗姗等[15]对辽北地区大米和蔬菜取样调查发现，蔬菜对Cd的富集能力要强于大米。不同地区土壤性质差异导致的土壤Cd生物活性不同，以及不同水稻品种间对Cd的富集能力差异，可能是造成这些结论不一致的原因。不管是菜稻菜轮作还是水稻连作处理，水稻中Cd都严重超标，Cd可交换态含量过高可能是造成水稻Cd超标的原因，试验小区所处地块土壤为典型南方酸性土，表明在该地区种植水稻Cd超标风险较大。虽然菜稻菜轮作模式在其它方面优势明显，但在推广中要慎重，须综合考虑土壤Cd含量和活性，及不同水稻品种对Cd的富集能力，保证水稻质量安全。
根据生物利用性大小可将各种化学形态分为有效态、潜在有效态和不可利用态[16]。其中可交换态最易为植物吸收，为有效态。潜在有效态包括可还原态和可氧化态，属于较易被植物吸收的形态。残渣态对生物无效，为不可利用态[17]。王其枫等[18]采用优化BCR法研究了广东韶关主要矿区周边农田土壤Cd的形态分布，结果表明土壤Cd以酸提取态（可交换态）和可还原态为主，占到4种形态和近89%，Cd各形态的分布顺序为：酸提取态（可交换态）>可还原态>可氧化态>残渣态，与本试验结论完全一致，均表明土壤中Cd具有很高的生物有效性。王昌全[7]研究认为，长期的水旱轮作能增加Cd的释放，不仅在水作条件下表现出较大的有效性，而且具有明显的后效，能加剧Cd在后作中的累积。而在本试验中，水作或旱作对后作蔬菜和水稻吸收Cd影响均不显著，且菜稻菜轮作处理中土壤pH出现显著升高，pH升高能使重金属在土壤固相上的吸附量和吸附能力加强[19]，从而降低土壤重金属活性，减少植物吸收。从表3可以发现，3种处理种植作物后土壤pH均要高于种植前，其可能原因是所施用的鸡粪肥pH较高，且施用量较大。
土壤Cd各赋存形态之间存在着吸附-解吸、相互转化等物理、化学、生物过程构成的动态平衡[20]。李兴菊[21]的研究认为，由于环境因子的变化，大田土壤Cd可交换态和可氧化态会随着季节变化高低起伏，也印证了各赋存形态间存在相互转化的过程。本试验发现，土壤中可还原态Cd含量与残渣态呈极显著负相关、与可氧化态呈显著负相关。孔国添[22]采集广州和佛山城郊菜地土壤41个，研究Cd赋存形态间相关关系，其研究对象为同一时段不同地区的菜地土壤，而本试验以同一地块不同耕作模式下随时间的变化为关注点，对研究Cd各形态间的转化规律来说，同一地块的变化可能更加合理。
3.2 结论
（1）菜稻菜轮作和蔬菜连作对Cd全量及赋存形态无影响。水稻连作处理能明显降低耕层土壤Cd全量，其中可交换态、可氧化态、残渣态含量均出现显著降低，可还原态含量无明显变化。 （2）各耕作模式下，土壤中Cd大多以活性较高的形态存在，各赋存形态的含量高低顺序为可交换态>可还原态>可氧化态>残渣态。土壤中可还原态Cd含量与残渣态呈极显著负相关、与可氧化态呈显著负相关，表明土壤中Cd可还原态能与可氧化态、残渣态能进行直接或间接的相互转化。
（3）不同耕作模式下比较发现，水稻对Cd的富集能力要远高于蔬菜，在推广菜稻菜模式时要以水稻Cd质量安全为考虑重点，可通过调查土壤Cd全量及有效性或筛选Cd低积累水稻品种来降低风险。
参考文献
[1]Wong S C，Li X D. Heavy metals in agricultural soils of the Pearl River Delta，South China[J]. Environmental Pollution，2002， 119： 33-44.
[2] 徐培智， 解开治， 陈建生， 等. 一季中晚稻的稻菜轮作模式对土壤酶活性及可培养微生物群落的影响[J]. 植物营养与肥料学报， 2008， 14（5）： 923-928.
[3] 吴颜洲， 李茂禾， 陈桂明， 等.增城市一季中晚稻主要病虫害的发生及防治[J]. 广东农业科学， 2006（5）： 63-64.
[4] 加庆阳， 徐润生， 吕业成， 等. “123 种植模式”经济效益分析防治[J]. 广东农业科学， 2006（6）： 8-10.
[5] 李康活， 周少川. 广东稻、菜田耕作制改革策略与初步成效[J].广东农业科学， 2006（2）： 11-14.
[6] 邱喜阳， 马淞江， 史红文， 等.重金属在土壤中的形态分布及其在空心菜中的富集研究[J]. 湖南科技大学学报（自然科学版）， 2008， 23（2）： 125-128.
[7] 王昌全， 代天飞， 李 冰，等. 稻麦轮作下水稻土重金属形态特征及其生物有效性[J]. 生态学报， 2007， 27（3）： 889-897.
[8] 中华人民共和国卫生部. 食品中镉的测定（GB/T 5009.15-2003）[S]. 北京： 中国标准出版社， 2003.
[9] 国家环境保护局. 土壤质量铅、 镉的测定石墨炉原子吸收分光光度法（GB/T 17141-1997）[S]. 北京： 中国标准出版社， 1997.
[10] 中华人民共和国卫生部. 食品安全国家标准食品中污染物限量（GB 2762-2012）[S]. 北京： 中国标准出版社， 2012.
[11] 周 婷， 南忠仁， 王胜利， 等. 干旱区绿洲土壤Cd/Pb复合污染下重金属形态转化与生物有效性[J].农业环境科学学报，2012， 31（6）： 1 089-1 096.
[12] 曾 翔， 张玉烛， 王凯荣， 等.不同品种水稻糙米含镉量差异[J]. 生态与农村环境学报， 2006， 22（1）： 67-69， 83.
[13] Arao T N. Ae. Genotypic Variation in Cadmium Levels of Rice Grain[J]. Plant Nutr， 2003， 49（4）： 473-479.
[14] 赵 凯， 文 典， 王其枫， 等.广州市郊蔬菜重金属污染研究[J]. 广东农业科学， 2012（11）： 178-180.
[15] 王姗姗， 王颜红， 王世成， 等. 辽北地区农田土壤-作物系统中Cd、 Pb的分布及富集特征[J]. 土壤通报， 2010， 41（5）： 1 175-1 179.
[16] MAO M Z. Speciation of metals in sediments along the Le An River[R]. The Final Report of the Co-operative Ecological Research Project（CERP）， the United Nations Educational.France： Scientific and Cultural Organization， 1996： 1-57.
[17] 张朝升， 陈秋丽， 张町方，等. 大坦沙污水厂污泥重金属形态及其生物有效性的研究[J].农业环境科学学报， 2008， 27（3）： 1 259-1 264.
[18] 王其枫， 王富华， 孙芳芳， 等.广东韶关主要矿区周边农田土壤铅、镉的形态分布及生物有效性研究[J]. 农业环境科学学报，2012， 31（6）： 1 097-1 103.
[19] 杜彩艳， 祖艳群， 李 元. pH和有机质对土壤中镉和锌生物有效性影响研究[J]. 云南农业大学学报， 2005， 20（4）： 539-543.
[20] 崔 妍， 丁永生， 公维民， 等.土壤中重金属化学形态与植物吸收的关系[J]. 大连海事大学学报， 2005， 31（2）： 59-63.
[21] 李兴菊.土壤重金属赋存形态的季节变化及其对DOM变化的响应[D]. 重庆： 西南大学， 2007.
[22] 孔国添， 蒙辉远， 李广豪， 等.珠江三角洲城郊菜地耕层土壤中Cd、 Pb赋存形态及其相互关系[J]. 土壤通报， 2008， 39（3）：652-659.